燃煤發(fā)電廠氣態(tài)流出物輻射環(huán)境影響研究

宋衛(wèi)杰，程衛(wèi)亞

(中國原子能科學(xué)研究院，北京 102413)

受資源條件的影響，我國對煤炭資源的依賴程度非常高。1980年至今，能源消費結(jié)構(gòu)中煤炭比重約占70%。煤中含有的微量U系、Th系及40K等天然放射性核素，隨煤燃燒后富集在灰渣中，部分以氣態(tài)形式經(jīng)煙囪排出擴散到周圍環(huán)境。國內(nèi)外相關(guān)學(xué)者針對燃煤發(fā)電廠的輻射環(huán)境影響進行了研究，結(jié)果表明，燃煤發(fā)電廠氣態(tài)流出物的長期排放導(dǎo)致電廠周圍環(huán)境中天然放射性核素比活度局部升高，居民受照射劑量增加[1-3]?？梢娒禾繛樯鐣?jīng)濟發(fā)展做出巨大貢獻的同時，也造成了放射性環(huán)境污染，燃煤發(fā)電廠對環(huán)境和公眾產(chǎn)生的輻射影響已引起了廣泛關(guān)注。

2014年，我國電力年鑒統(tǒng)計數(shù)據(jù)顯示，300～600 MW的煤電裝機容量約占80%。本研究選擇三家燃煤發(fā)電廠分析氣態(tài)流出物對周圍環(huán)境造成的輻射影響，三家電廠均位于長江沿岸，機組裝機容量均在300～600 MW，樣品采集當(dāng)年發(fā)電量分別為0.37、0.68、0.59 GW，具有一定的代表性。

1 材料與方法

1.1 評價方法

氣態(tài)流出物排放的評價方法和模式比較成熟。但本次燃煤電廠氣態(tài)流出物的排放評價除考慮煙囪直接排放外，還考慮了直接沉積和經(jīng)降雨沖刷對水體的影響，具體照射途徑示于圖1。

1.1.1直接排放模式

放射性核素彌散因子(或釋放率)采用AIRDOS模式進行估算，涉及的排放參數(shù)取自文獻[4]。直接排放所致劑量包括浸沒外照射DJ、地面沉積外照射DD、吸入內(nèi)照射DX、食入內(nèi)照射DS及222Rn內(nèi)照射DRn所致劑量。具體估算模式列于式(1)～(5)。

圖1 氣態(tài)流出物輻射照射途徑Fig.1 The way of radiation from gaseous effuent

(1)

(2)

(3)

(4)

DRn=CRn×DCFRn×Th×F

(5)

1.1.2進入水體的評價模式

氣態(tài)放射性物質(zhì)排放后，通過干濕沉積作用會直接沉降到水面上，或沉降到地面后由降雨徑流帶入河流。該部分的劑量評價涉及直接沉降和降雨徑流兩部分到水體沉積量的估算，國內(nèi)還少見在燃煤發(fā)電廠環(huán)境評價中考慮降雨徑流沉積量的估算。

降雨徑流污染作為面源污染，目前定量估算模型可概括為直接和黑箱兩類。直接模型對參數(shù)要求高，需深入了解污染物的遷移過程及機理。黑箱模型類似于庫室模式，基于污染物輸出，以大量樣本反映其輸入特征。Hakanson[8]針對湖泊污染建立基于庫室的新匯水模型并得到驗證。李紅等[9]對核電廠嚴重事故時放射性煙羽造成水源污染的估算，考慮了煙羽沉積被徑流帶入水源造成的污染。兩位研究者采用的模型一致，其中匯水模型中徑流率基于降雨量計算，均未給出徑流面積的確定方法。

考慮到發(fā)電廠的長期影響，本研究僅考慮距電廠最近的河流，基于匯水模型將徑流面積定為該河流流過的評價子區(qū)面積。進入水體后放射性核素所致劑量包括飲用水DY、食入水產(chǎn)品DA和岸邊沉積外照射DB所致劑量，具體估算模式，見式(6)～(8)。

DY=Ci,YgsIY

(6)

DB=Ci,BgsIB

(7)

DA=Ci,ABIgDIA

(8)

式中，Ci,w為河水中放射性核素i的濃度，Bq/m3；IY為成人的年飲水量，m3/a[7]；BI為放射性核素i的濃集因子，(Bq/kg)/(Bq/L)；IA為成人年食用魚總量，kg[7]；Ci,B為放射性核素i的岸邊沉積濃度，Bq/m2；IB為岸邊的受照時間[7]；其他參數(shù)同1.1.1節(jié)。

1.2 釋放源項

燃煤發(fā)電廠工藝流程主要包括燃燒、汽水和電氣。其中燃燒部分是原煤運至電廠后，依次輸送到煤倉和磨煤機，而后送到鍋爐內(nèi)進行燃燒發(fā)電，燃燒過程中除生產(chǎn)大量煤灰渣外，還會向大氣、水體中排放天然放射性物質(zhì)，本文對氣態(tài)流出物的輻射影響進行研究。煤炭中含有U系、Th系和40K等天然放射性核素，燃燒富集后會有一部分從煙囪排放到大氣環(huán)境。其中以氣態(tài)形式存在的222Rn及其子體低熔沸點易揮發(fā)的210Pb和210Po，均是煙囪排放的主要放射性核素，估算三家電廠運行采樣當(dāng)年210Pb、210Po和222Rn的排放量列于表1[4]。

表1 電廠氣態(tài)流出物中主要放射性核素的年排放量Table 1 Annual emissions of main radionuclides in gaseous effluent from the coal-fired power plants

2 結(jié)果與分析

2.1 估算結(jié)果

基于三家燃煤發(fā)電廠氣態(tài)放射性流出物的年排放量，以及第1節(jié)中評價模式及參數(shù)，估算得出電廠80 km范圍內(nèi)氣態(tài)流出物中放射性核素的年均大氣彌散因子、210Po和210Pb的地面沉積量及各途徑所致居民的最大個人有效劑量，其中210Po、210Pb和222Rn所致居民最大個人有效劑量列于表2。

根據(jù)樣品采集當(dāng)年的發(fā)電量，進一步估算三家燃煤發(fā)電廠氣態(tài)流出物中210Po、210Pb和222Rn所致歸一化最大個人有效劑量分別為3.02×10-4、4.32×10-5、8.50×10-5Sv/GW。由表2可看出，三家燃煤發(fā)電廠排放的210Po和210Pb所致居民個人年有效劑量分別為1.12×10-4、2.94×10-5、5.02×10-5Sv/a，主要來自直接排放的貢獻，遠大于降雨徑流進入水體的影響，也遠大于222Rn所致個人年有效劑量1.1×10-9、4.5×10-9、3.0×10-9Sv/a。

表2 210Po、210Pb和222Rn排放所致居民最大個人有效劑量Table 2 Maximum individual dose from the emission of 210Po,210Pb and 222Rn

2.2 結(jié)果分析

評價結(jié)果顯示，三家燃煤發(fā)電廠氣態(tài)流出物中放射性核素的大氣彌散因子及地面沉積量在不同距離最大值出現(xiàn)的方位，均與廠址所在地區(qū)氣象觀測結(jié)果十分吻合(以燃煤發(fā)電廠1為例，見圖2)。由圖2還可看出，核素210Pb的地面沉降濃度隨與電廠距離增大而減小，20～30 km處達到可忽略水平。

三家燃煤發(fā)電廠氣態(tài)流出物所致個人劑量多來自食入照射途徑的貢獻。類似結(jié)論的研究有英國NRPB-R237(2001)給出燃煤電廠煙囪排放對關(guān)鍵居民組造成的個人劑量中食入途徑貢獻占88%[10]，及比利時2006年對一家現(xiàn)代化燃煤電廠氣態(tài)流出物的評價得出食入照射途徑對劑量貢獻最大，約占83%[11]。表明評價結(jié)果合理。

圖2 燃煤發(fā)電廠1 排放210Po和210Pb的大氣彌散因子和地面沉積濃度Fig.2 Atmospheric dispersion factors and ground sediment concentrations of 210Po和210Pb from the first coal-fired power plant

3 結(jié)論

對長江沿岸具有代表性的三家燃煤發(fā)電廠氣態(tài)流出物輻射環(huán)境影響的研究結(jié)果表明：(1) 燃煤發(fā)電廠氣態(tài)流出物釋放造成80 km范圍內(nèi)輻射影響很小，歸一化最大個人年有效劑量分別為3.02×10-4、4.32×10-5、8.50×10-5Sv/GW；(2) 燃煤發(fā)電廠氣態(tài)流出物輻射環(huán)境影響中關(guān)鍵核素為210Po和210Pb，關(guān)鍵照射途徑為食入照射；(3) 地面沉積核素210Pb半衰期相對較長，可能會導(dǎo)致局部土壤中比活度累加，建議后續(xù)相關(guān)研究需關(guān)注電廠下風(fēng)向30 km范圍內(nèi)的長期輻射影響。